喷射环流反应器同步硝化反硝化机理的研究

喷射环流反应器同步硝化反硝化机理的研究（共6篇）

喷射环流反应器同步硝化反硝化机理的研究 篇1

气升式环流生物膜反应器硝化反硝化除磷过程的研究

针对反硝化聚磷菌的生物学特性,设计并制作了硝化反硝化除磷气升式环流生物膜反应器,并就其对生活污水的脱氮、脱碳和除磷过程进行了试验.试验结果表明,当进水COD为309.8 mg/L、NH4+-N为116.0 mg/L、PO34-P为10.5 mg/L时,它们的去除率分别为95.3%、94.6%和73.1%.通过间歇试验表明该反应器可以实现反硝化除磷.

作 者：张志勇 周集体 郭海燕 姜苏 Zhang Zhiyong Zhou Jiti Guo Haiyan Jiang Su 作者单位：大连理工大学环境与生命学院,辽宁,大连,116023刊 名：环境污染与防治 ISTIC PKU英文刊名：ENVIRONMENTAL POLLUTION & CONTROL年，卷(期)：28(8)分类号：X7关键词：脱氮 除磷 气升式环流反应器 生物膜 反硝化除磷

喷射环流反应器同步硝化反硝化机理的研究 篇2

关键词：同步硝化反硝化 (SND) ,氨氮废水,工艺参数

引言

传统生物脱氮方法包括硝化和反硝化两个阶段, 由于两个阶段反应需要的环境不同, 这就使硝化反应和反硝化反应或者在两个独立的具有不同DO浓度的反应器中进行, 如A/O工艺;或者是在时间或空间上造成交替缺氧和好氧的同一个反应器中进行, 如SBR、氧化沟工艺。一个过程分成两个系统, 条件控制复杂, 两者难以在时间和空间上统一, 脱氮效果差, 设备庞大, 投资高[1]。近年来, 好氧反硝化菌和异氧硝化菌等的发现打破了传统理论认为硝化反应只能由自养菌完成和反硝化反应只能在厌氧条件下进行的认识, 对于好氧反硝化, 低DO下的硝化, 异氧硝化, 自养反硝化等现象, 近年来生物学上的发现和进展已经可以给出令人满意的答案。许多好氧反硝化菌如Thiosphaera pantotropha, , Pseudomonas Spp, Alcaligenes faccahs等同时也是异氧硝化菌, 并因此能够直接的把NH4+转化为最终产物而逸出[2]。正是由于好氧反硝化菌、低DO下的硝化菌、异氧硝化菌及自养反硝化菌等的存在, 使得SND能顺利进行。国内外许多学者发现硝化反应和反硝化反应可以在同一操作条件下于同一反应器内进行, 即同步硝化反硝化 (SND) 。与传统生物脱氮技术相比, SND具有不可比拟的优越性:可以减少反应设备的数量和尺寸;降低氧气的供给, 从而节约能耗;减少碳源的投加等[3]-[7]。本实验通过控制影响SND的各因素, 找出了最佳工艺参数, 证实SND是一种极具有潜力的氨氮废水处理方法。

1 实验材料和方法

1.1 实验材料

活性污泥取自南京某污水处理厂, 淘洗过滤后加水稀释, 放入SND反应器中, 控制一定的DO、进水COD、进水p H, 以6小时为一个运行周期, 逐步提高进水的NH3-N浓度, 经过25天的驯化, 脱氮率已达85%以上, 系统基本稳定, 认为驯化完成。

实验所用模拟氨氮废水自行配制。其组分如下:NH4Cl, 葡萄糖, Na HCO3, 及少量微量元素如Fe, K, P等, 并用Na HCO3调节p H。

1.2 实验项目与分析方法

COD测定采用重铬酸钾消解法;p H值采用酸度计测定;DO采用CY-2型测氧仪监测;NH3-N, NO2-N, NO3-N分别采用纳氏试剂比色法, N-1萘-乙二胺比色法, 麝香草酚法。

1.3 实验方法

对影响SND的各因素分别进行单因素实验, 确定各个影响因素的最佳范围;在最佳的实验条件下, 连续运行一周期, 每隔一小时记录一次NH3-N, NO2-N, NO3-N浓度及COD值, 观察其运行情况。

1.4 实验装置

2 结果与讨论

2.1 DO对SND效果的影响

将进水NH3-N浓度控制在50mg/L~60mg/L左右, COD控制在600mg/L~800mg/L左右, p H值调到8左右, 通过调节DO范围, 连续运行6h, 沉淀1小时后检测系统中NH3-N、NO2-N, NO3-N及总氮的变化。实验结果图2:

由上述图表可知, 当DO在0.5~1.0mg/L时, 出水中NO2-N, NO3-N很少, NH3-N和总氮的去除率均较高, 表明氨氮已转化为氮气, 实现了同步硝化反硝化。而当DO达到2.0mg/L以上时, NH3-N去除率有所上升, 但总氮去除率却明显的下降。分析原因可能是由于活性污泥絮体已保持良好的好氧状态, 不能形成很好的DO梯度及缺氧的微环境, 使反硝化反应很微弱, 大部分NH3-N被氧化为NO3-N。当DO低于0.5mg/L时已是缺氧环境, 不满足系统中硝化细菌和亚硝化细菌的生长条件, 硝化反应被抑制, 从而也影响反硝化反应的进行。故氨氮和总氮的去除率均较低。

2.2 进水COD对SND效果的影响

将DO控制在0.5mg/L~1mg/L范围内, 并使进水NH3-N浓度保持在50mg/L~60mg/L左右, 控制其它条件 (MLSS, p H) 不变, 逐步增加进水COD, 观察其对SND的影响。

图3对比了不同进水COD状态下的氨氮去除率。可以看出, 当初始COD低于400mg/L时, 氨氮去除效果较差。这一现象表明, 在系统进水COD较低时, 无法为微生物的生长和反硝化过程提供足够的碳源, 从而阻碍了氨氮的去除。而当进水COD超过800mg/L后, 氨氮去除率有下降的趋势, 这可能是因为过高的碳浓度会使系统中异养细菌大量繁殖, 从而抑制了硝化菌的生长, 影响了氨氮的去除率。进水COD在600~800mg/L之间时, 氨氮去除率很高, 经过6小时可以达到85%以上。在这种情况下, 系统中的碳源除满足了微生物生长需要, 也满足了反硝化过程的需要。本研究结果表明, 进水COD/NH3很大程度的影响了SND的效果, 将进水COD/NH3控制在12左右为反应的最佳条件。

2.3 MLSS对SND效果的影响

本实验将通过改变污泥浓度来讨论其对SND的影响。将进水NH3-N浓度控制在50mg/L~60mg/L左右, 初始COD保持在600mg/L~800mg/L, 污泥浓度由低逐渐增大。实验结果如表1:

单位:mg/L

由表1数据知:当活性污泥浓度很低时, 如MLSS在1mg/L~3mg/L时, 去除率不高。而当MLSS升到4mg/L~6mg/L时, 去除率明显增大。当MLSS较低时, 由于曝气的搅动, 使得活性污泥絮体表面更新速率较快, 难以形成缺氧微环境, 因而难以产生反硝化作用, 从而影响硝化反应的化学平衡, 影响了脱氮率。而当MLSS大于4mg/L时, 污泥的粒径较大, 故可在絮体内部形成较大的缺氧区, 有利于反硝化进行, 提高了脱氮率。但MLSS过大 (如>7mg/L) 时, 由于粒径过大, 絮体过密, 使絮体内物质的传质受阻, 进而影响了絮体内微生物的代谢活动。故利于SND实现, 有较高脱氮率的MLSS宜在4mg/L~6mg/L之间。

2.4 进水p H对SND效果的影响

将实验条件如下控制:进水NH3-N浓度为50mg/L~60mg/L, COD为600mg/L~800mg/L, DO仍然保持在0.5mg/L~1mg/L, 通过调节初始p H值来讨论其对SND的影响。实验结果如表2:

单位:mg/L

由上述实验数据可得, 当进水p H值保持在7.5~8.5时, 脱氮率较好, 与硝化过程的最适p H值基本相同, 比反硝化的最适p H值略高。当p H值过高或过低时, 不利于硝化菌的增长, 使硝化反应受到抑制, 从而也影响了反硝化的进行, 最终使脱氮率下降。因此, SND顺利运行的最适p H值在7.5~8.5范围内。

2.5 实现SND的最佳工艺参数

本实验将在最佳条件下连续运行6h, 观察NH3-N、NO2-N, NO3-N浓度及COD一周期内的变化, 进水NH3-N浓度为57.32mg/L, COD为736.5mg/L, DO控制在0.5mg/L~1mg/L, p H值调到8, MLSS控制在5425mg/L。实验结果见图4、图5:

由上述两图可见:在最佳的工艺条件下, 氨氮及COD的去除率都较高, 系统中的NO2-N, NO3-N均很少, 绝大多数氨氮转化为氮气逸出。

3 结论

本实验详细研究了影响SND实现的各种因素, 得出控制溶解氧DO在0.5mg/L~1.0mg/L, 进水COD/NH3在12左右, MLSS在5g/L左右, 进水p H在8.0~8.5, 通过6个小时的连续反应, 氨氮去除率可以达到85%以上, 总氮去除率达到66%。说明同步硝化反硝化技术 (SND) 是一种有潜力的氨氮废水处理方法。

参考文献

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喷射环流反应器同步硝化反硝化机理的研究 篇3

关键词：同步硝化反硝化； 16S rDNA 序列； 好氧脱氮

中图分类号：X703.1 文献标志码：A 文章编号：16744764（2012）05013605

近年来，中国广泛开展了脱氮方面的研究，并且取得了阶段性的进展。在已经开发的废水脱氮方法中，生物脱氮法是目前公认的最为经济有效的方法之一。在硝化反硝化生物脱氮过程中，参与硝化的主要微生物硝化菌为自养菌，生长缓慢，世代时间长，需要较长的污泥龄，使得硝化成为城市污水处理厂的制约因素[1]。

不少研究和报道[24]已充分证明，反硝化可发生在有氧条件下，使得有关好氧硝化反硝化生物脱氮的研究日趋活跃。目前已知的好氧硝化反硝化菌有：粪产碱菌[5] （Alcaligenes faecalis），泛养硫球菌[6]（Thiosphaera pantotropha），现更名为脱氮副球菌[7] （Paracoccus denitrificans）和赤红红球菌[8]（Rhodococcus ruber）等，它们能同时利用氧和硝酸作为电子受体以获得高生长率。已有报道[9]Pseudomonas mendocina是典型的反硝化细菌， 具有较强的反硝化活性， 当硝酸盐浓度为88.5 mg/L 时， 反硝化速率最大， 为26.2 mg/（L·d），显现出较强的厌氧氨氧化能力。利用好氧同时硝化反硝化菌发展好氧脱氮技术具有以下优点：1）使硝化/反硝化反应在同1个反应器中进行，可以大大减少占地面积和建设资金；2）使用好氧反硝化细菌可以减少处理过程中加入调节系统pH的化学物质，降低成本；3）在处理过程中好氧反硝化菌更容易控制[10]。因此新型好氧反硝化微生物的筛选和好氧同时硝化反硝化生物脱氮技术已经成了生物脱氮领域新的研究和发展趋势。同时，污水处理中微生物的代谢情况与温度有关，随着温度降低微生物活性下降，当温度低于4 ℃时，微生物的生理活动几乎停止。北方冬季的低温条件会对微生物的生存造成很大影响，水温过低，会影响细菌的增殖速率和生理活性，同樣会使硝化反硝化作用停止。少数微生物会因为基因突变而产生抗寒性，因此可以通过人工选择的方式来培养耐低温优势菌种，使其在低温下仍有较强的脱氮能力[11]。〖=D（〗 张 巍：同步硝化反硝化细菌的鉴定与脱氮特性研究〖=〗

笔者依据好氧硝化反硝化脱氮的原理， 采用低温摇床富集、筛选具有硝化作用的反硝化脱氮菌， 利用传统与现代分子生物学相结合手段进行同步硝化反硝化短程脱氮菌分离并鉴定确定其分类地位。为富集高效硝化反硝化短程脱氮菌， 提高硝化反硝化脱氮过程的效率， 开发高效节能低耗的硝化反硝化短程脱氮工艺提供理论依据。1 材料和方法

1.1 实验材料

实验所用菌种来源于辽宁省昌图污水处理厂A/O装置中的好氧活性污泥。其他化学试剂均为市售分析纯。基因组DNA抽提试剂盒， 宝生物工程（大连）有限公司。

1.2 分析仪器

分光光度计（ UNICO UVTU1901）；电子天平（LP502A）；pH 计（ 上海雷磁， pHs3c）， 离心机（TDZ5WS）；生化培养箱（SPX100BZ）；高压灭菌锅（HVE50 AUTOCLAVE）；电子显微镜（OLYMPUS CX41KF）；BIOLOG微生物鉴定系统 （美国 microLog）；恒温水浴摇床（英国 OLS200）。

1.3 分析方法

菌体浓度测定采用分光光度法测定[12]。CODCr 测定采用重铬酸钾法，NH4+-N采用纳氏分光光度计法[13]。

1.4 培养基

用于富集培养降解同步硝化反硝化细菌的培养基配方为： NaNO2 0.5 g、牛肉膏3.0 g、蛋白胨10.0 g、NaCl 5.0 g、pH 7.0[14]。

用于分离纯化同步硝化反硝化菌的培养基配方为：NaNO2 1.0 g、Na2CO3 1.0 g、NaH2PO4 0.25 g、CaCO3 1.0 g、K2HPO4 0.75 g、MnSO4 0.01 g、MgSO4·4H2O 0.03 g、H2O 1 000 mL、琼脂15 g。

1.5 菌株的富集与分离

将好氧污泥接种于4瓶250 mL 富集培养基中，每瓶污泥接种1.0 mL， 摇床培养， 摇床温度为15 ℃， 转速120 r ·min-1。4 d 后， 将富集好的菌液稀释后涂布于20 个装有分离培养基的平板上。将平板置于温度为15 ℃的培养箱中培养， 定期观察菌体的生长情况。用接种环将平板上生长良好的菌落挑出， 划线培养于分离培养基中， 翻接8～10次， 将菌株分离。将分离出的菌株， 划线于普通肉汁斜面， 4 ℃冰箱保藏。

1.6 菌株的生理生化鉴定

参照《菌种保藏手册》[15] 和《伯杰细菌鉴定手册》[16] ， 对SNDB5进行生理生化实验。

1.7 BIOLOG鉴定

BIOLOG鉴定系统由浊读仪、读数仪、数据库、软件、微孔鉴定板组成， 其实验方法参照文献[17]。

1.8 细菌的基因组DNA提取

采用宝生物工程（大连）有限公司的基因组DNA抽提试剂盒提取。

1.9 16S rDNA 扩增与测序

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以SNDB5总DNA为模板， 以用DNASTAR软件分析设计的引物P1（188bp 左右有一段21bp片断： 5′CGCTAATACCGCAT ACGTCCT3′）和P2（1 128 bp 左右有1段20 bp片断： 5′CCATGCAGCACCTGTGTCTG3′） 进行扩增，反应液为50 μL， 含有ddH2O 40 μL， dNTP 1 μL， 10×buffer 5 μL， TaqE 1μL， 模板DNA 1μL， 50pmol·μL-1 引物2 μL。PCR反应条件为94 ℃预变性5 min， 94 ℃ 1 min， 53 ℃ 40 s， 72℃ 40 s， 35个循环， 最后72 ℃保温6 min。测序由宝生物工程（大连）有限公司完成， 将测序结果用Blast软件与Genbank中16S rDNA 序列进行同源性比较。

1.10 菌株SNDB5脱氮效能实验（以下实验均在好氧条件下进行）

将SNDB5以10%的接菌量分别接种到经高压灭菌的同步硝化反硝化培养基和NaNO2模拟废水中，在15 ℃下，120 r/min 进行摇瓶培养，实验装置如图1。每12 h监测同步硝化反硝化培养基中NO2--N、NO3--N、菌体生长吸光度（OD600）的变化；硝化培养基及NaNO2 模拟废水中NO3--N、NO2--N、菌体生长吸光度（OD600）的变化。

2 结果与讨论

2.1 菌株的分离与鉴定

2.1.1 菌株分离纯化 经过富集分离， 筛选出一株同步硝化反硝化脱氮效果好的菌株SNDB5， 其在肉汁琼脂平板上生长旺盛， 菌落较大， 呈乳白色。光滑，湿润，中间隆起，不透明，无核，边缘整齐。通过革兰氏染色，鉴定为革兰氏阴性菌，在显微镜下观察菌株，发现该菌均为杆状菌，大小为（1.5～1.8） μm× （0.4～ 0.6） μm （如图2所示）。

2.1.2 BIOLOG鉴定结果 使用Biolog自动菌种鉴定系统对该株菌进行鉴定， 该菌株鉴定种属为Pseudomonas mendocina（如图3所示）。

2.1.3 SNDB5菌株的16S rDNA基因序列、基因克隆分析 在以16S Forward、16S Internal 和16S Reverse 为引物进行DNA 测序时，发现测序结果均出现连续套峰，怀疑是菌种不纯所致，因此采取了克隆测序。

质粒CTD445XT12测序结果符合实验要求。登陆NCBI网站，将质粒进行序列比对，分别筛选出10余种与其相似的菌种，利用MEGA4软件，采取邻近法对质粒构建系统进化树。

将测得的CTD445XT12的16SrDNA 序列在GenBank中进行BLAST比对，所获得的同源序列均为Pseudomonas属的16SrDNA序列。

将CTD445XT12的16SrDNA序列与GenBank中相似的14种已知菌的序列进行多序列比对，运用MEGA4软件做出进化树，如图4所示。

由图3可知CTD445XT12与EU636659.1（Pseudomonas mendocina）同源性最近，相似性高达99%。

通过BIOLOG和分子生物学鉴定，结合菌株的形态学和生理学特性，可基本确定分离的菌株为Pseudomonas mendocina。菌株SNDB5与现已报道的好氧同步硝化反硝化菌均不相同。 目前已报道的Pseudomonas mendocina具有反硝化作用，而关于硝化作用尚无报道。

2.2 菌株SNDB5的硝化作用

以NaNO2 （浓度为0.1 %） 为惟一的氮源，培养基在121 ℃灭菌20 min后，取20 mL 放入120 mL 的培养瓶中，菌株活化后接種于该液体培养基中，菌株在以NaNO2为氮源的培养基上生长时，菌体生长曲线及溶液中NO3-浓度的变化曲线如图5示。由图4可知，菌体的硝化主要是在菌体的对数生长期发生的，而在菌体进入衰亡期后，溶液中的NO3-的浓度一直处于很低的浓度水平。碳酸钠在好氧硝化过程中起着非常重要的作用，它不但作为细菌Pseudomonas mendocina生长所需的碳源，也是菌株进行硝化过程中能量的来源，在C/N 比为2～3时，硝化速率达到最大[18]。本实验中C/N 约为16，可能尚未达到该菌株最佳C/N 比，需要进一步研究，以确定此时它的最大硝化速率。

以不同浓度NaNO2（25、50、100、150 mg/L）为惟一的氮源，培养基在121 ℃灭菌20 min后，取20 mL 放入120 mL 的培养瓶中，菌株活化后接种于该液体培养基中，菌株在以不同浓度NaNO2为氮源的培养基上生长时，溶液中NO2-浓度的变化曲线如图6示。由图6可知，菌株SNDB5在亚硝酸盐负荷为50 mg/L时，亚硝酸盐去除效率最高为66%。在亚硝酸盐负荷为25 mg/L时，亚硝酸盐去除率只有19%。当亚硝酸盐负荷大于50 mg/L时，亚硝酸盐去除率随之下降，在亚硝酸盐负荷为100 mg/L时，亚硝酸盐去除率为64%，亚硝酸盐负荷为150 mg/L时，亚硝酸盐去除率为48%。

随着亚硝酸盐负荷的提高，亚硝酸盐去除率降低，可以推断出随着水中的亚硝酸盐的浓度加大，菌株SNDB5的活性受到了抑制。3 结 语

1）分离的菌株SNDB5经鉴定为Pseudomonas mendocina，它与目前所报道的好氧硝化反硝化菌均不相同，表明了自然界中好氧硝化反硝化菌的生物多样性，对揭示好氧硝化反硝化菌群的生态学有重要的意义。

2）菌株SNDB5能分别适应不同的亚硝酸盐浓度，当亚硝酸盐负荷大于50 mg/L时，亚硝酸盐去除率随之下降，在亚硝酸盐负荷为100 mg/L时，亚硝酸盐去除率为64%，亚硝酸盐负荷为150 mg/L时，亚硝酸盐去除率为48%。 使得该菌株适应力较强，可能存在于含有高氮素浓度的活性污泥中，有应用于污水好氧硝化反硝化脱氮处理的潜力。随着亚硝酸盐负荷的提高，菌株SNDB5的活性受到了抑制。

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3）低温条件下硝化反硝化脱氮菌的分离成功为后续高效工程菌的构建及工程应用研究提供了理论支撑和前提条件， 使低温地区污水处理厂在冬季运行时提高脱氮率成为可能。

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（编辑 王秀玲）doi：10.3969/j.issn.16744764.2012.05.023

喷射环流反应器同步硝化反硝化机理的研究 篇4

MBR同步硝化反硝化及异养硝化试验研究

在以限制混合液溶解氧浓度方式运行的MBR反应器中,通过改变进水COD/TKN、混合液DO浓度等工艺参数,研究了对系统中同步硝化反硝化(SND)过程的`影响因素.根据试验结果探讨了MBR系统中所实现的SND机理,同时对系统中存在的异养硝化细菌进行了分离培养,并对其硝化特性进行了初步研究分析.试验结果表明:影响系统SND的主要因素是进水COD丌KN和反应器中控制的混合液DO浓度.系统中存在一定量的异养硝化菌.

作 者：林燕 何义亮 李春杰 王崇 孔海南 LIN Yan HE Yi-liang LI Chun-jie WANG Chong KONG Hai-nan 作者单位：上海交通大学环境科学与工程学院,上海,40刊 名：环境科学与技术 ISTIC PKU英文刊名：ENVIRONMENTAL SCIENCE & TECHNOLOGY年，卷(期)：29(1)分类号：X131.3关键词：SND 异养硝化 MBR 硝化特性

喷射环流反应器同步硝化反硝化机理的研究 篇5

溶氧对好氧颗粒污泥同步硝化反硝化脱氮的影响

好氧颗粒污泥外表和内在的不同溶氧(dissolved oxygen,DO)水平分别适合硝化和反硝化微生物的生长,形成具有同步硝化反硝化功能的脱氮体系.DO水平对颗粒污泥内部厌氧好氧区域的`构成有影响,改变DO可以研究氧对好氧颗粒污泥同步硝化反硝化过程的影响.结果显示,反应系统在一定DO参与下对有机物的去除效率较高,各种条件下均能达到90%左右;高DO(≥3.0 mg/L)提高硝化速率,但易造成反应过程中NO2-和NO3-的积累;低DO(≤2.0mg/L)下反应积累的硝化产物少;在颗粒污泥同步硝化反硝化反应过程中适当控制供氧,可减少运行过程中N2O的排放.实验条件下,控制DO在1～2 mg/L为佳;在低DO情况下,NO2-通过短程反硝化反应直接还原为气态的N2O和N2;高DO情况下,大部分NO2-以全程反硝化方式还原为气态氮.好氧颗粒污泥具有良好的硝化反硝化能力,而DO对硝化反硝化过程有很大的影响,且低DO更有利于氮的去除和N2O排放量的降低.

作 者：张砺彦 ZHANG Li-yan  作者单位：浙江大学能源所,杭州,310027 刊 名：安全与环境学报  ISTIC PKU英文刊名：JOURNAL OF SAFETY AND ENVIRONMENT 年，卷(期)：2006 6(6) 分类号：X7 关键词：环境工程   硝化   反硝化   N2O   颗粒污泥   氧化合物  

喷射环流反应器同步硝化反硝化机理的研究 篇6

猪场废水厌氧氨氧化脱氮的短程硝化反硝化预处理研究

摘要：在常温(13～20℃)、不调节pH的`条件下,采用短程硝化反硝化预处理低C/N(2左右)猪场废水,考察了反硝化与亚硝化过程,并以经过短程硝化反硝化预处理的猪场废水为进水,分析了厌氧氨氧化的脱氮效果.结果表明,采用短程硝化反硝化预处理低C/N猪场废水,可以达到去除部分COD、部分脱氮、控制出水氨氮和亚硝态氮浓度之比在1:1左右、pH在7.5～8.0左右的目的,为厌氧氨氧化创造了进水条件,全程COD和总氮平均去除率分别为64.3%和49.1%;经过短程硝化反硝化预处理的猪场废水,其厌氧氨氧化脱氮效果稳定,氨氮、亚硝态氮、总氮的平均去除率分别为91.8%、99.3%、84.1%.作 者：王欢    李旭东    曾抗美    WANG Huan    LI Xu-dong    ZENG Kang-mei  作者单位：王欢,WANG Huan(中国科学院成都生物研究所,成都,610041;中国科学院研究生院,北京,100049)

李旭东,曾抗美,LI Xu-dong,ZENG Kang-mei(中国科学院成都生物研究所,成都,610041)

期 刊：环境科学  ISTICPKU  Journal：ENVIRONMENTAL SCIENCE 年，卷(期)：2009, 30(1) 分类号：X713 关键词：短程硝化反硝化    厌氧氨氧化    猪场废水    低C/N